宋 劼，趙 娜，李志威，潘保柱

(1.長沙理工大學(xué)水利工程學(xué)院，長沙 410114；2. 水沙科學(xué)與水災(zāi)害防治湖南省重點實驗室， 長沙 410114； 3. 河南科技大學(xué)農(nóng)業(yè)裝備工程學(xué)院，河南 洛陽 471003；4. 西安理工大學(xué)水利水電學(xué)院，西安 710048)

城市內(nèi)河是城市生態(tài)系統(tǒng)不可或缺的構(gòu)成部分，對城市人文自然景觀、局部小氣候的調(diào)節(jié)有不可忽視的作用。但由于城市人口密集，加上部分區(qū)域土地規(guī)劃及利用方式不合理，對河流生態(tài)施加了很大的壓力，造成了所謂的“城市河流綜合癥”[1]，主要表現(xiàn)為：污染，包括點源和非點源污染；水文不連續(xù)，由于截污、渠化導(dǎo)致的水量季節(jié)性分布不均，嚴(yán)重時甚至出現(xiàn)局部斷流；河流形態(tài)破壞，主要體現(xiàn)在裁彎取直、人工硬化等外在形態(tài)的破壞和泥沙淤積等問題。近年來隨著對城市內(nèi)河生態(tài)、景觀重要性的認(rèn)識，逐漸開始了對城市內(nèi)河的改造[2]。

對河流生態(tài)治理的理論探索始于20世紀(jì)30年代的歐洲各國，經(jīng)過約50年的發(fā)展，于20世紀(jì)80年代左右進入了技術(shù)成熟階段，先后有徳、瑞、美、奧、日等國家進行[3]。國內(nèi)從2004年左右開始仿照發(fā)達國家成熟方案，逐步進入河流生態(tài)治理的探索期[4]，但由于對河流生態(tài)治理工作的機理性認(rèn)識不足，且多數(shù)工程在完工后便不再進行后續(xù)監(jiān)測，因此缺少有效的信息反饋，無法判別治理工程的成效[5]。

目前我國城市內(nèi)河生態(tài)治理常選取化學(xué)指標(biāo)作為修復(fù)是否成功的參考基準(zhǔn)，而根據(jù)對北京市永定河[6]、轉(zhuǎn)河[7]的河岸生態(tài)修復(fù)工程進行的研究來看，由于水化學(xué)指標(biāo)具有瞬時性、敏感性，對于一些從水文或底質(zhì)情況進行改善的生態(tài)治理工程而言，工程效果不一定能通過水化學(xué)指標(biāo)反映，需另選其他指標(biāo)對城市內(nèi)河生態(tài)環(huán)境和治理工程的效果進行評估。大型底棲無脊椎動物對生境變化具有較高的敏感性，能對生境因子的變化做出綜合響應(yīng)，適宜用作城市河流綜合治理后的監(jiān)測指標(biāo)[8]。

大型底棲無脊椎動物(以下簡稱底棲動物)指的是單個個體尺寸超過0.5 mm，在其壽命周期中所有時期或者其幼蟲、稚蟲、成蟲期的某一段時期生活在河流中或者河床底質(zhì)中的生物[9]。底棲動物在河流生態(tài)系統(tǒng)中主要擔(dān)任“中間體”的角色[10]，由于自身的能量轉(zhuǎn)化效率較高且體內(nèi)營養(yǎng)物質(zhì)存儲量高，故作為河流生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)的重要載體成為水環(huán)境中必不可少的部分[11]。

本文于2016年5-7月對圭塘河全河段進行水生態(tài)調(diào)查，根據(jù)河道分段細化的原則[12]，選取具有代表性的10個樣點進行采樣，對其中的底棲動物分布和生境特性情況進行調(diào)查。本研究的目的共有3個：①對圭塘河的大型無脊椎底棲動物分布情況、河流水文參數(shù)和水質(zhì)指標(biāo)進行了全面調(diào)查；②利用底棲動物對圭塘河水生態(tài)健康程度進行評估；③分析河流生態(tài)治理工程(如人工階梯-深潭結(jié)構(gòu))實施后底棲動物分布特點較未治理河段的差異。

1 研究對象與方法

1.1 研究對象

圭塘河是長沙市內(nèi)唯一的城市內(nèi)河，源頭為跳馬鄉(xiāng)鴨巢沖的石燕湖區(qū)，在長沙城北匯流于瀏陽河，全長28.3 km，平均坡降0.27%[13]，本文選取圭塘河作為典型城市內(nèi)河研究對象，主要原因包括：其流經(jīng)區(qū)域上游以農(nóng)業(yè)用地為主，下游以城鎮(zhèn)用地為主，沿岸無大中型工廠分布，主要污染物來源是農(nóng)業(yè)非點源污染和城市生活污水，該河流自2000年起至2013年已進行多次生態(tài)治理，從S5至S8處實行了底泥疏浚、岸坡綠化和坡腳加固，在S6處重點建造了景觀親水帶，構(gòu)造人工階梯-深潭結(jié)構(gòu)、種植挺水植物。

于2016年5-6月對圭塘河全河段進行水生態(tài)調(diào)查，主要調(diào)查對象為底棲動物的分布情況、河流水文參數(shù)及水質(zhì)參數(shù)。本次調(diào)查共設(shè)置10個采樣點，點位分布如圖1所示。

圖1 各采樣點位置示意圖Figu.1 Positions of sampling sites

1.2 研究方法

收集以下河流數(shù)據(jù)包括：①底棲動物，采自河床及岸邊淺水帶，共計3個樣方；②水質(zhì)指標(biāo)，根據(jù)《水和廢水監(jiān)測分析方法》中的相關(guān)規(guī)定，選擇水溫T、電導(dǎo)率(Cond)、濁度(NTU)、pH、溶氧(DO)、總氮(TN)、總磷(TP)、化學(xué)需氧量(CODCr)共計8項參數(shù)作為研究指標(biāo)(國家環(huán)保局，2002年)；③河流水文數(shù)據(jù)，包括河寬、流速、水深、底質(zhì)類型、岸坡類型。

1.3 采樣的儀器與工具

底棲動物的采集：使用孔徑為0.48 mm的手持式踢網(wǎng)(kick net)(1 m×1 m)進行半定性采樣，每個樣方的采集面積為0.33 m2，每個樣點選取3個代表性樣方，共計采樣面積為1 m2。將采集的生物樣本進行沖洗后裝入樣品袋中，保留少量底泥與河水，加入冰袋降溫以延長其存活時間。采集物盡快送入實驗室進行挑揀，將挑揀后的生物體放入95%的乙醇水溶液中固定保存。在顯微鏡下進行分類計數(shù)，吸干生物體表面的水分后用精密電子天平(型號G&G JJ224BC)稱重得生物量[14]。

水樣的采集與室內(nèi)檢測：遵循《水和廢水監(jiān)測分析方法》[15]中對相關(guān)指標(biāo)的要求進行水樣保存，其中總氮在經(jīng)堿性過硫酸鉀溶液消解后，采用離子色譜法測定。總磷在經(jīng)中性過硫酸鉀溶液消解后，采用可見分光光度法測定，COD采用重鉻酸鉀法測定。

現(xiàn)場測定的指標(biāo)：水溫、溶解氧采用HACH HQd-40多參數(shù)數(shù)字化分析儀(LDO10105耐沖擊溶解氧探頭)測量距水面20～30 cm處數(shù)值、pH采用HACH HQd-40多參數(shù)數(shù)字化分析儀(pHC10101標(biāo)準(zhǔn)型pH探頭)、電導(dǎo)率采用HACH HQd-40多參數(shù)數(shù)字化分析儀(CDC40105耐沖擊型電導(dǎo)率探頭)，使用HACH 2100P型便攜式濁度儀測定濁度，使用皮尺測量河寬，鋼尺測量水深，底質(zhì)和岸坡情況則通過目測獲取。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用物種豐度(taxa richness,S)、生物密度、Shannon-Wiener指數(shù)H′、改進Shannon-Wiener指數(shù)B、Simpson多樣性指數(shù)DS以及Margalef豐富度指數(shù)dM對圭塘河底棲動物空間分布情況進行評價。

物種豐度S指的是采樣點處各樣方的底棲動物物種總數(shù)。

Shannon-Wiener指數(shù)H′[16]：

(1)

式中：S為采樣點處各樣方的底棲動物物種總數(shù)；Pi為第i類底棲動物的個體數(shù)目ni占底棲動物個體總數(shù)目N的比例，即Pi=ni/N。H′值越大，則該處底棲動物分布的多樣化程度越高。

改進的Shannon-Wiener指數(shù)B[17]：

(2)

式中：S和Pi代表的物理含義同式(1)中的一致，N為底棲動物的樣本總個體數(shù)目。這個指標(biāo)考慮了樣本總數(shù)對生物多樣性的貢獻，B值越大，則該處底棲動物分布的多樣化程度越高。

生物密度是指在采集區(qū)域內(nèi)的大型底棲動物個體數(shù)量總和與采集面積之比，單位為個/m2。

Simpson多樣性指數(shù)DS[18]：

(3)

式中：DS代表Simpson多樣性指數(shù)；Pi表示的物理含義同式(1)中的一致。Simpson多樣性指數(shù)主要用于評價樣本區(qū)域內(nèi)某種類底棲動物的占優(yōu)勢程度，數(shù)值越大，代表底棲動物占優(yōu)勢程度越低，則該處底棲動物分布的多樣化程度越高，生境種類更豐富。

Margalef豐富度指數(shù)dM[19]：

dM=(S-1)/lnN

(4)

式中：S、N的物理意義同前。Margalef豐富度指數(shù)常用于解釋某地區(qū)物種多樣化程度，能顯著區(qū)別群落差別性，且其數(shù)值高低基本不受采樣面積影響。

2 研究結(jié)果

2.1 環(huán)境參數(shù)

表1給出了圭塘河各樣點的環(huán)境參數(shù)，結(jié)果表明，河流pH在7～8之間，屬弱堿性水，河床底質(zhì)類型以淤泥和卵石居多，S9下游水體出現(xiàn)黑色懸浮物、底質(zhì)為腐殖質(zhì)，呈典型黑臭水體性狀。根據(jù)《中華人民共和國地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)GB3838-2002》，圭塘河各采樣點的水質(zhì)分級結(jié)果，S5及上游處水質(zhì)屬于Ⅳ類，S5～S8處屬于Ⅴ類，S9～S10處屬于劣Ⅴ類。在S3、S5、S6及S7處均生有大型沉水植物，如眼子菜等。

表1 各樣點環(huán)境參數(shù)Tab.1 Environmental Parameters of Each Sampling Sites

注：w為河寬；h為水深；v為流速；T為水溫；DO為水體溶解氧濃度；Cond為水體的電導(dǎo)率；COD為化學(xué)需氧量；TN為總氮質(zhì)量濃度；TP為總磷質(zhì)量濃度。

2.2 群落結(jié)構(gòu)組成

圭塘河的底棲動物物種組成見表2，全河段共得到底棲動物24種，分屬4門9綱24科，其中軟體動物3科、寡毛綱2科、水生昆蟲13科、十足目3科、蛭綱2科、端足目1科。上游S1為暗渠出水口，生物組成較單一，僅5科，生物量1.648 6 g/m2，優(yōu)勢物種為搖蚊科。至S2點處物種豐度與生物量明顯上升至13科、42.692 8 g/m2，優(yōu)勢物種演變?yōu)轭濖究?。由于勞動?xùn)|路段密集排污造成水體污染，至人民路立交橋段(S9)物種豐度與生物量銳減，分別降至3科、1.197 3 g/m2。在與瀏陽河的匯流口處(S10)底棲動物數(shù)量極少，僅為2科、0.018 2 g/m2。

表2 各采樣點底棲動物分類單元組成Tab.2 Taxa Composition of Macroinvertebrates of Each Sampling Site

注：表格中“+”代表在該生物在樣點中出現(xiàn)。

2.3 生物指數(shù)與多樣性評價

圭塘河各樣點的物種豐度、生物密度和生物量如表3所示，平均物種豐度為8，平均生物密度為2 103 ind/m2，平均生物量為8.702 1 g/m2，河流上游和匯流口處物種豐度、生物密度和生物量明顯較河流中段偏少。計算了Shannon-Wiener指數(shù)H′、改進的Shannon-Wiener指數(shù)B、Margalef多樣性指數(shù)dM和Simpson多樣性指數(shù)DS等生物多樣性指數(shù)。結(jié)果顯示：平均Shannon-Wiener指數(shù)為0.859，平均Simpson多樣性指數(shù)為0.441，平均改進的Shannon-Wiener指數(shù)為5.215，平均Margalef多樣性指數(shù)為1.104。各樣點物種豐度、生物量和生物多樣性指數(shù)沿程變化情況見圖2所示。

2.4 功能攝食類群

不同種類的底棲動物對營養(yǎng)物質(zhì)的攝取方式具有顯著的差異性，因此，營養(yǎng)物質(zhì)的豐富度及其分布對底棲動物功能攝食類群的影響至關(guān)重要。依照不同底棲動物所需營養(yǎng)物質(zhì)的種類和攝取方法的不同，底棲動物一般可分為4類不同的功能

表3 各樣點物種豐度、生物密度及生物量Tab.3 Taxa Richness and Biodiversity Indics

圖2 各樣點物種豐度、生物量和生物多樣性指數(shù)Fig.2 Taxa Richness, Biomass and Biodiversity Indics of Sampling Sites

攝食組(FFGs),即以大顆粒有機物為食的撕食者，以水體中懸浮的小顆粒有機物為食的直接收集者和濾食收集者、以底質(zhì)附著有機物為食的刮食者和以其他生物為食的捕食者[18]。

圭塘河底棲動物功能攝食類群共有3種：濾食收集者、刮食者和捕食者。對圭塘河各斷面的底棲動物基于功能 食類群進行分類后，各點的功能攝食類群個體數(shù)量所占比例如圖3所示。經(jīng)統(tǒng)計分析后發(fā)現(xiàn)，圭塘河中底棲動物的功能攝食類型的特征較為顯著，全河段共有4個類群，常見功能攝食類型為直接收集者，其中有4個樣點(S1、S2、S9、S10)的直接收集者占絕對優(yōu)勢，比例在98%以上，中游區(qū)段(S3～S7)該比例下降，S4～S7刮食者和捕食者比例上升，而下游S9、S10處生物均屬于直接收集者。各功能攝食類群個體數(shù)量所占比例如圖4所示，總體來說，圭塘河采樣河段的功能攝食類群以直接收集者為主，占92.14%，其次為捕食者和刮食者，分別占4.03%和3.69%。

圖3 各點功能攝食類群個體數(shù)量所占比例Fig.3 Relative Aboundance of Functional Feeding Group of Sampling Sites

圖4 各功能攝食類群個體數(shù)量所占比例Fig.4 Relative Aboundance of Each Functional Feeding Group

2.5 底棲動物沿程分布特點

所有采樣點中底棲動物物種豐度從上游至下游呈現(xiàn)先增大后減小的總體趨勢，而生物密度的變化情況則從S1的410 ind/m2，激增至S2的13 196 ind/m2，在S3則跌至418 ind/m2，從S3起至S9的生物密度則在201與1 754 ind/m2之間波動，在S10處銳減至7 ind/m2。優(yōu)勢物種方面，S1、S2、S8的Simpson多樣性指數(shù)較低，說明存在優(yōu)勢物種，S1處以搖蚊科為優(yōu)勢物種，到S2則轉(zhuǎn)變?yōu)轭濖究疲鴱腟3起至S7，物種豐度、多樣性指數(shù)較高，優(yōu)勢度較低，而S8由于樣點上游有較密集排污口，優(yōu)勢物種變?yōu)閾u蚊科，而S10則幾乎未發(fā)現(xiàn)任何底棲動物。S2和S9的生物密度和生物量均產(chǎn)生了劇烈變化，前者是由于樣點處生長有大片挺水植物，適宜底棲動物的附著和生存，而后者是由于樣點距離城市排污口較近，大量污水使得局部水質(zhì)極其惡劣，底棲動物數(shù)目銳減。

3 討 論

3.1 城市河流水質(zhì)及底質(zhì)退化對底棲動物的影響

圭塘河發(fā)源于跳馬鄉(xiāng)，土地利用方式多以農(nóng)業(yè)用地為主，受農(nóng)業(yè)面源污染影響較大，故從上游起圭塘河便呈現(xiàn)水體富營養(yǎng)化特征，另外由于廣泛修建連通城市內(nèi)河的農(nóng)田溝渠，使得大量細顆粒泥沙隨徑流排入圭塘河，造成其上游部分河段泥沙淤積，水體渾濁度較高，生境多樣性降低，物種以耐污型物種如搖蚊科和顫蚓科物種組成。河流進入城區(qū)后由于裸露土地減少、河岸種植草皮等攔截物，由地表徑流進入河道的泥沙量減小，主要污染來源為生活污水。而由于勞動?xùn)|路集中排放生活污水，使得S9的CODCr含量達88 mg/L，而水中溶解氧含量降至3.17 mg/L，生物量較S8下降56.6%，主要底棲動物為能忍受低氧環(huán)境的搖蚊科幼蟲，至S10處由于污染物含量極高，分解過程大量消耗水中氧氣，造成溶解氧不足，再加上河底覆蓋有較厚的黑臭底泥，不適于底棲動物的附著，以致此處未采得底棲動物。

在10個采集樣點中，共有3個樣點(S4、S5、S6)所處河段在3年內(nèi)進行過疏挖清淤工程，故這4個樣點的生物多樣性指數(shù)較相鄰點位顯著增高。在不同底質(zhì)中，底棲動物平均生物指數(shù)排序為：漂石+大卵石>水草+淤泥>淤泥>腐殖質(zhì)，說明除了水化學(xué)參數(shù)，底質(zhì)類型同樣對城市河流生境有重要影響[20]。

根據(jù)Allan等[21]對美國境內(nèi)多處水體的研究，僅有38%的底棲動物種群變化可以用水質(zhì)污染來解釋，而根據(jù)段學(xué)花等[20]的研究，除水質(zhì)污染外，底質(zhì)退化也是影響底棲動物種群分布的重要因素。近20年長沙市的城市化和工業(yè)化進程加快[22]，大量廢水的排放，使得圭塘河中有機物和營養(yǎng)鹽的濃度大大超過水體自凈能力極限。河道底質(zhì)由于泥沙淤積而退化，尤其是下游河段底質(zhì)均為黑臭淤泥，嚴(yán)重影響了底棲動物生存?？傮w來說，圭塘河底棲動物多樣性偏低，這是由水質(zhì)與底質(zhì)的共同退化而導(dǎo)致的。

3.2 近自然化治理措施在城市河流修復(fù)中的作用

各樣點中S6的最高且生物優(yōu)勢度較低，這是由于該處采用了新型的近自然化河流生態(tài)治理措施。這種治理措施通過在岸邊水位變動區(qū)和河道中央投放大小不一的塊石并沿岸線種植挺水植物，構(gòu)成人工的階梯-深潭系統(tǒng)(圖5)，對河流的水流結(jié)構(gòu)進行調(diào)整。這種系統(tǒng)主要由漂石、塊石、卵石等組成，水從卵石表面和縫隙中通過，由于粗糙度不同，水流結(jié)構(gòu)豐富多變，在工程完工后仍能利用其沖淤特性來改善整治河段的水深、流速和底質(zhì)狀況。階梯-深潭結(jié)構(gòu)可為底棲動物提供較穩(wěn)固且多樣化的棲息環(huán)境，適合不同類型底棲動物長期生存，因此，S6處底棲動物多樣性較高。另外，從水化學(xué)角度來說，這種結(jié)構(gòu)增大了水體與空氣之間的接觸面積，增加水體含氧量，進而促進水中有機物的分解，能對富營養(yǎng)化河流的治理起到輔助作用[23]。

圖5 人工修筑的階梯-深潭結(jié)構(gòu)Fig.5 Constructed step-pool structure

3.3 城市河流生態(tài)治理措施的綜合效果

根據(jù)Violin[24]等人的研究，對于污染程度嚴(yán)重的城市河流，在河段尺度下對河流進行生態(tài)治理后，治理段與對照段的生物群落分布差異不大，但據(jù)本文的觀測結(jié)果，進行過生態(tài)治理的河段(S5～S8)相較于未經(jīng)治理的對照段，雖水質(zhì)情況沒有明顯改善，但各項生物多樣性指數(shù)均有較明顯提高，說明在河段尺度下的生態(tài)治理工程仍具有可行性。

在世界范圍內(nèi)，城市河流生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)與功能都受到不同程度的脅迫，隨著城市發(fā)展這種作用將愈發(fā)顯著[25,26]，各國多年來廣泛開展對城市內(nèi)河的生態(tài)治理工程，其中不乏成功案例，但也有許多工程效果不甚理想。根據(jù)Mueller等[27]的觀測結(jié)果，盡管一些河流生態(tài)治理措施，如恢復(fù)蜿蜒度、岸坡綠化等，對恢復(fù)河流生物多樣性有一定幫助，但總體而言，對河流的治理效果并不符合預(yù)期。圭塘河生態(tài)治理工程實行多年，目前也面臨著生態(tài)功能恢復(fù)緩慢，水質(zhì)情況改善效果不佳等問題，對高污染型城市河流的生態(tài)治理方案的繼續(xù)探索仍是必要的。

4 結(jié) 語

圭塘河所有樣點共采集到底棲動物24種，分屬4門9綱24科。其中中游段的物種豐度和生物密度較上下游段明顯增高，生物多樣性數(shù)值明顯增大。圭塘河全河段底棲動物種類較少，生物多樣性水平較低，主要原因是水體中氮磷元素含量過高進而導(dǎo)致河流的富營養(yǎng)化。圭塘河底棲動物的功能攝食類群特征明顯，主要類群為直接收集者、捕食者和刮食者。研究表明，河流生態(tài)治理措施對受損城市河流生物的多樣性有一定恢復(fù)作用，但對水質(zhì)狀況的改善作用不明顯。

□

[1] Meyer J L, Paul M J, Taulbee W K. Stream ecosystem function in urbanizing landscapes[J]. Journal of the North American Benthological Society, 2005,24(3):602-612.

[2] Walsh C J, Roy A H, Feminella J W, et al. The urban stream syndrome: current knowledge and the search for a cure[J]. Journal of the North American Benthological Society, 2015,24(3):706-723.

[3] 王沛芳, 王 超, 馮 騫,等. 城市水生態(tài)系統(tǒng)建設(shè)模式研究進展[J]. 河海大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2003,31(5):485-489.

[4] 王文君, 黃道明. 國內(nèi)外河流生態(tài)修復(fù)研究進展[J]. 水生態(tài)學(xué)雜志, 2012,33(4):142-146.

[5] Feld C K, Birk S, Bradley D C, et al. From natural to degraded rivers and back again: a test of restoration ecology theory and practice[M]. AP, 2011.

[6] 王紫琦, 張 娜, 孫 威,等. 北京永定河河岸帶生態(tài)修復(fù)對河流水質(zhì)的影響[J]. 中國科學(xué)院大學(xué)學(xué)報, 2015,32(4):498-505.

[7] 李 婉, 張 娜, 吳芳芳. 北京轉(zhuǎn)河河岸帶生態(tài)修復(fù)對河流水質(zhì)的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2011,32(1):80-87.

[8] Bernhardt E S, Sudduth E B, Palmer M A, et al. Restoring rivers one reach at a time: results from a survey of U.S. river restoration practitioners[J]. Restoration Ecology, 2007,15(3):482-493.

[9] 劉健康. 高級水生生物學(xué)[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 1999.

[10] 龔志軍, 謝 平, 閻云君. 底棲動物次級生產(chǎn)力研究的理論與方法[J]. 湖泊科學(xué), 2001,13(1):79-88.

[11] Gra?a M A S. The Role of Invertebrates on Leaf Litter Decomposition in Streams - a Review[J]. Internationale Revue Der Gesamten Hydrobiologie Und Hydrographie, 2001,86(4-5):383-393.

[12] 倪晉仁, 劉元元. 論河流生態(tài)修復(fù)[J]. 水利學(xué)報, 2006,37(9):1 029-10 37.

[13] 宋荷花, 黃 旺, 彭 昊. 城市化對圭塘河洪水的影響分析[J]. 有色金屬文摘, 2015,(5):78-79.

[14] 段學(xué)花. 底棲動物與河流生態(tài)評價[M]. 北京：清華大學(xué)出版社，2010.

[15] 國家環(huán)保局. 水和廢水監(jiān)測分析方法[M]. 北京：中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

[16] Shannon C E, Weaver W, Wiener N. The Mathematical Theory of Communication[J]. University of Illinois Press, 1963.

[17] 王壽兵. 對傳統(tǒng)生物多樣性指數(shù)的質(zhì)疑[J]. 復(fù)旦學(xué)報(自然科學(xué)版), 2003,42(6):867-868.

[18] Latt H M, Shaw K M, Lambshead P J D. Nematode species abundance patterns and their use in the detection of environmental perturbations[J]. Hydrobiologia, 1984,118(118):59-66.

[19] Margalef D R. Information theory in ecology[J]. International Journal of General Systems, 1957:36-71.

[20] 段學(xué)花, 王兆印, 程東升. 典型河床底質(zhì)組成中底棲動物群落及多樣性[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2007,27(4):1 664-1 672.

[21] Allan J D, Flecker A S. Biodiversity conservation in running waters[J]. BioScience, 1993, 43(1):32-43.

[22] 王亞力. 基于復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)理論的生態(tài)型城市化研究[D]. 長沙：湖南師范大學(xué),2010.

[23] 王兆印, 程東升, 何易平,等. 西南山區(qū)河流階梯—深潭系統(tǒng)的生態(tài)學(xué)作用[J]. 地球科學(xué)進展, 2006,21(4):409-416.

[24] Violin C R, Cada P, Sudduth E B, et al. Effects of urbanization and urban stream restoration on the physical and biological structure of stream ecosystems[J]. Ecological applications, 2011,21(6):1 932-1 949.

[25] Bernhardt E S, Likens G E, Hall R O, et al. Can't see the forest for the stream? In-stream processing and terrestrial nitrogen exports[J]. BioScience, 2005,55(3):219-230.

[26] Bernhardt E S, Palmer M A. River restoration: the fuzzy logic of repairing reaches to reverse catchment scale degradation[J]. Ecological applications, 2011,21(6):1 926-1 931.

[27] Mueller M, Pander J, Geist J. The ecological value of stream restoration measures: An evaluation on ecosystem and target species scales[J]. Ecological Engineering, 2014,62(0):129-139.

[28] 董哲仁. 國外河流健康評估技術(shù)[J]. 水利水電技術(shù), 2005,(11):15-19.

[29] Kenneth W Cummins, Richard W Merritt, Priscila CN Andrade. The use of invertebrate functional groups to characterize ecosystem attributes in selected streams and rivers in south Brazil[J]. Studies on Neotropical Fauna & Environment, 2005, 40(1):69-89.